不同土地利用类型土壤多环芳烃的纵向污染特征及来源解析

引用本文

周芷嫣, 张秀秀, 王飞, 朱昌达, 潘剑君. 不同土地利用类型土壤多环芳烃的纵向污染特征及来源解析[J]. 环境科学, 2023, 44(3): 1583-1592.

ZHOU Zhi-yan, ZHANG Xiu-xiu, WANG Fei, ZHU Chang-da, PAN Jian-jun. Vertical Pollution Characteristics and Source Analysis of Soil PAHs in Different Land Use Types[J]. Environmental Science, 2023, 44(3): 1583-1592.

不同土地利用类型土壤多环芳烃的纵向污染特征及来源解析

周芷嫣, 张秀秀, 王飞, 朱昌达, 潘剑君

南京农业大学资源与环境科学学院, 南京 210095

收稿日期: 2022-04-07; 修订日期: 2022-06-13

基金项目: 国家自然科学基金项目(41971057, 41771247)

作者简介: 周芷嫣(1999~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤多环芳烃污染, E-mail: 2069641493@qq.com

通信作者: 潘剑君, E-mail: jpan@njau.edu.cn

摘要: 为研究城郊地区不同土地利用类型土壤多环芳烃（PAHs）的纵向污染特征，对南京市郊菜地、林地、居民点、城镇用地、水田和工业区这6个不同土地利用类型土壤各1剖面（0~100 cm）的15种优控PAHs进行研究，分析了PAHs的纵向分布和组成特征、影响因素和来源.结果表明，6个采样点剖面Σ₁₅PAHs含量分别为：菜地69.3~299.2 μg ·kg^-1、林地20.8~128.3 μg ·kg^-1、居民点30.7~142.1 μg ·kg^-1、城镇用地185.6~1728.7 μg ·kg^-1、水田208.3~693.0 μg ·kg^-1和工业区165.6~739.2 μg ·kg^-1.居民点和林地没有污染，菜地污染水平较轻，水田和工业区污染水平中等，城镇用地污染较严重.除居民点和城镇用地以外的采样点土壤PAHs集中分布在表层或次表层，但在深层仍有检出，且各采样点各深度大多以高环PAHs为主.PAHs的分子特性及成分含量、土壤的理化性质和土地利用方式均会影响PAHs在土壤中的纵向分布与迁移.PMF源解析表明人类活动产生的焦炭源、交通源和煤炭燃烧源是该研究区PAHs的主要来源.

关键词: 城郊土地利用类型多环芳烃(PAHs) 纵向污染源解析

Vertical Pollution Characteristics and Source Analysis of Soil PAHs in Different Land Use Types

ZHOU Zhi-yan , ZHANG Xiu-xiu , WANG Fei , ZHU Chang-da , PAN Jian-jun

College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China

Abstract: In order to study the vertical pollution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils of different land use types in suburban areas of Nanjing, 15 types of controlled PAHs were studied in each section (0-100 cm) of soils from six different land use types, including a vegetable field, forestland, residential area, urban land, paddy field, and industrial area. The vertical distribution and composition characteristics, influencing factors, and sources of PAHs were analyzed. The results showed that: the total concentrations of Σ₁₅PAHs in the six sampling site profiles were as follows: vegetable field (69.3-299.2 μg·kg^-1), forestland (20.8-128.3 μg·kg^-1), residential area (30.7-142.1 μg·kg^-1), urban land (185.6-1728.7 μg·kg^-1), paddy field (208.3-693.0 μg·kg^-1), and industrial area (165.6-739.2 μg·kg^-1). There was no pollution in the residential area or forestland and a light pollution level in the vegetable field, medium pollution level in the paddy field and industrial area, and more serious pollution in the urban land. Soil PAHs were mainly distributed in the surface or subsurface layer, except in the residential area and urban land; however, they were still detected in the deep layers, and high-molecular-weight PAHs were dominant in most depths and sampling sites. The vertical distribution and migration of PAHs in soils were affected by molecular characteristics and component concentrations of PAHs, soil physical and chemical properties, and land use types. PMF source analysis indicated that coke sources, traffic sources, and coal combustion sources from human activities were the main sources of PAHs in this study region.

Key words: suburban land use types polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) vertical pollution source analysis

多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs) 是一类普遍存在的持久性有机污染物^[1].PAHs通过各种人为活动和自然来源排放到环境中, 其中, 以人为排放为主, 包括交通尾气排放、木材及煤炭燃烧和焦炭工业排放等^[2].通过干湿沉降和水文径流等途径汇聚到土壤中的PAHs因具有持久性和高度稳定性等特点在土壤中滞留较长的时间^[3], 由于其复杂的环境行为, PAHs会向下迁移甚至污染地下水^{[4, 5]}, 因此, 研究PAHs在土壤中的纵向污染特征及迁移机制对保护土壤-地下水生态系统有着重要的意义.

土壤有机质、粒级组分和酸碱性等理化性质会影响PAHs在土壤中的扩散、迁移、氧化还原、吸附和降解等过程^[6].有机质对PAHs的吸附结合作用会抑制PAHs的纵向迁移, 同时, 有机质的含量差异会部分造成PAHs在不同粒级组分中的优次分布^[7~9].但也有研究表明, 有机质分布不均匀且组成与性质复杂, 土壤PAHs含量处于较低水平或新的PAHs不断输入等因素, 会对两者之间的相关性产生影响^{[10, 11]}.土壤酸碱性会影响不同环数PAHs的纵向迁移.有研究表明, 酸性条件有利于高环PAHs纵向迁移, 而碱性条件有利于低环PAHs纵向迁移^[12]; 也有研究发现酸性条件下低环PAHs更易随水向下迁移, 而对高环PAHs的迁移影响较小^[13].

目前对南京市土壤PAHs的研究主要集中在城市林业土壤、绿地或农村耕地等单一地类中^[14~16], 不能完全反映某一区域整体内不同土地利用类型PAHs污染的差异性, 且对于拥有小加工和制造工厂的城郊地区的PAHs分布特征的研究还鲜有报道.城郊土地利用类型复杂, 具有很强的开放性, 受城市化、工业污染物质、化肥农药和污水灌溉的多重影响, 污染物质容易在土壤中累积^[17].不同利用类型土壤PAHs的分布有所差异, 说明土壤PAHs污染调查受到了实地取样点的局限, 根据不同土地利用类型进行研究能更进一步地了解某一区域土壤中PAHs的污染状况.本文以南京城市边缘某典型城乡一体化地区为研究对象, 分析15种优控PAHs在不同土地利用类型土壤剖面中的纵向分布和组成特征、影响因素和来源, 以期为其他城郊区域土壤PAHs污染管理与控制提供一定的借鉴.

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于江苏省南京市江宁区, 总面积约为40 km², 属于北亚热带季风气候, 年均气温为15.6℃, 平均无霜期为224 d, 年均降雨量为1 072.9 mm.研究区海拔高度在6~40 m之间.地势较低的平原或低洼地被开垦为水田和菜地, 部分岗地伴有林地分布, 居民点主要分布于地势较高的微高地, 城镇用地和集中在城镇以西的工业区分布于岗地区域.

1.2 样品采集

2021年5月在该地区具有典型性、代表性的菜地、林地、居民点、城镇用地、水田和工业区这6个不同土地利用类型土壤各采集1个土壤剖面, 剖面深度在0~5、5~10、10~20、20~30、30~40、40~60和60~100 cm, 共计42个样品.将土样密封保存后运回实验室, 剔除杂质后研磨过60目筛并标注样品编号及剖面名称, 于- 4℃下在棕色玻璃瓶中冷藏保存.研究区概况和用GPS记录的所有采样点地理坐标见图 1, 记录的采样点周边环境见表 1.

图 1 研究区概况及采样点分布示意 Fig. 1 Location and sampling sites of the study region

表 1 采样点信息 Table 1 Details of the sampling sites

1.3 样品分析及质量控制

为保证实验数据的准确性, 委托中国科学院南京土壤研究所进行15种优控PAHs的测定[苊烯(Acy)因故未测定], 分别是萘(Nap)、二氢苊(Ace)、芴(Flu)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Fla)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、(Chry)、苯并[b]荧蒽(BbF)、苯并[k]荧蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、二苯并[a, h]蒽(DahA)、茚并[1, 2, 3-cd]芘(Inp)和苯并[g, h, i]苝(BghiP).PAHs含量的测定方法参考文献[18].

称取5 g土壤样品, 置于150 mL三角瓶中, 加入15 mL二氯甲烷, 浸泡12 h后超声振荡20 min且水温不超过20℃, 将无水硫酸钠放置在漏斗的棉片上, 将提取液过滤.重复超声振荡步骤3次, 合并提取液, 使用旋转蒸发仪浓缩至近干.用正己烷湿法装柱, 装入脱脂棉、无水硫酸钠1 cm、硅胶12 cm、无水硫酸钠1 cm, 用正己烷冲洗净化柱, 在溶液流干前将提取液加入柱内, 用8 mL洗脱液(正己烷∶二氯甲烷=1∶1)进行洗脱, 重复4次, 洗脱液接收于20 mL鸡心瓶中, 旋转蒸发至近干, 加入约1 mL乙腈, 充分润洗转移至进样瓶中, 于-4℃冰箱中避光、密封保存.使用配备有荧光检测器的高效液相色谱仪分离检测(HPLC/ΜV-FLD), 流动相A: 超纯水, 流动相B: 色谱纯乙腈.柱温箱温度设置为35℃, 将泵的流速设置为1 mL·min^-1, 使用自动进样器进样, 进样体积为20 μL.

为保证实验数据可靠, 在测定过程中, 严格遵循质量控制与保证质量的程序, 采用空白和平行样实验、基体加标以及校准和重复测定的方法进行质量控制.目标化合物的定量采用外标法实现, 空白样品未检测出待测物, 加标回收率在76%~91%, 符合质控要求.

1.4 土壤理化性质测定

pH采用pH计测定; 有机碳(SOC) 采用硫酸-重铬酸钾外加热法测定; 土壤黏粒含量(clay) 采用粒度仪测定.

1.5 正定矩阵因子分解法(PMF)

PMF是一种有效的多元因子分析方法, 已被广泛用于量化分析排放源对土壤、大气沉积物等环境基质中污染物水平的贡献^[19].本研究采用EPA PMF 5.0模型对∑₁₅PAHs进行来源解析判别, 其基本公式如下：

(1)

式中, 样品浓度矩阵X为n个样品m种化合物的浓度组成(n×m); G为贡献率矩阵(n×p); F为源配置矩阵(p ×m); E为残差矩阵(n×m).

(2)

式中, e_ij、x_ij、g_ik和f_kj分别为残差矩阵、样品浓度矩阵、贡献率矩阵和源配置矩阵, p为提取的因子数(即来源数).

PMF模型旨在最小化与残差矩阵和不确定性矩阵u_ij相关的目标函数Q, 以求出源贡献.公式如下：

(3)

本研究中, 采用的不确定性公式如下：

(4)

式中, UNC为不确定性; MDL为化合物检出限; RSD为相对标准偏差.

在本研究中：PAHs单体检出率小于80%的不在模型中使用, 若PAHs单体浓度低于检出限则替换为1/2检出限.

2 结果与讨论 2.1 土壤剖面PAHs污染水平

表 2提供了不同土地利用类型土壤0~100 cm PAHs的含量数据.6个剖面∑₁₅PAHs含量分别为：菜地69.3~299.2 μg·kg^-1、林地20.8~128.3 μg·kg^-1、居民点30.7~142.1 μg·kg^-1、城镇用地185.6~1 728.7 μg·kg^-1、水田208.3~693.0 μg·kg^-1和工业区165.6~739.2 μg·kg^-1.从均值来看, 6个剖面∑₁₅PAHs含量高低依次为：城镇用地>工业区>水田>菜地>居民点>林地, ∑₁₅PAHs检出率均高于70%.Maliszewska-Kordybach^[20]将土壤中PAHs的污染水平定义为未污染土壤(< 200 μg·kg^-1)、轻度污染土壤(200~600 μg·kg^-1)、中度污染土壤(600~1 000 μg·kg^-1) 和重度污染土壤(>1 000 μg·kg^-1).根据这一标准, 本研究区有18个样品(菜地3个、城镇用地4个、水田6个和工业区5个)达到轻度污染水平, 占比42.9%, 3个样品(城镇用地、水田和工业区各1个)达到中度污染水平, 占比7.2%, 1个样品(城镇用地)达到重度污染水平, 占比2.4%, 其余47.5%的样品未被PAHs污染.综上所述, 林地和居民点没有PAHs污染, 菜地污染水平较轻, 水田和工业区污染水平中等, 城镇用地污染较严重.

表 2 土壤剖面中PAHs含量¹⁾ Table 2 Concentrations of PAHs in soil profiles

环数	PAHs	菜地		林地		居民点		城镇用地		水田		工业区
环数	PAHs	范围/μg·kg^-1	检出率/%	范围/μg·kg^-1	检出率/%	范围/μg·kg^-1	检出率/%	范围/μg·kg^-1	检出率/%	范围/μg·kg^-1	检出率/%	范围/μg·kg^-1	检出率/%
2	Nap	ND~1.8	43	ND~3.0	57	ND~2.4	57	ND~2.6	29	ND~4.85	43	ND~1.7	14
3	Ace	ND~ND	0	ND~ND	0	ND~ND	0	ND~9.6	29	ND~ND	0	ND~ND	0
	Flu	0.4~2.4	100	ND~1.0	86	ND~1.5	86	0.7~4.0	100	ND~2.8	86	ND~1.9	57
	Phe	18.3~98.2	100	12.3~67.4	100	11.9~56.8	100	50.2~180.3	100	41.5~204.7	100	21.4~174.6	100
	Ant	ND~3.8	86	ND~0.6	71	ND~2.8	86	0.6~14.7	100	ND~7.7	85	ND~2.7	86
4	Fla	11.0~66.9	100	3.1~17.6	100	1.5~23.9	100	42.4~328.8	100	14.4~252.4	100	87.4~222.1	100
	Pyr	15.8~33.8	100	0.6~28.0	100	1.7~30.2	100	16.1~225.8	100	18.6~116.8	100	13.2~119.6	100
	BaA	4.8~23.6	100	0.2~9.1	100	1.3~10.3	100	5.8~113.5	100	3.3~16.4	100	1.9~22.8	100
	Chry	7.6~38.4	100	0.4~14.3	100	1.7~16.5	100	15.2~159.6	100	8.8~30.6	100	5.1~44.5	100
5	BbF	3.8~30.2	100	ND~7.4	86	0.4~11.4	100	5.5~152.9	100	1.1~19.3	100	0.58~38.83	100
	BkF	0.8~16.2	100	ND~2.8	57	ND~4.6	57	3.3~78.8	100	ND~7.7	86	ND~17.3	86
	BaP	ND~23.4	71	ND~5.3	57	ND~8.8	57	0.8~169.2	100	ND~11.7	57	ND~26.4	71
	DahA	ND~4.0	43	ND~1.5	43	ND~2.0	14	ND~45.4	86	ND~4.7	71	ND~8.5	71
6	InP	ND~23.2	86	0.9~6.6	100	1.0~12.8	100	3.70~164.8	100	2.7~17.3	100	1.9~40.2	100
6	BghiP	0.5~13.3	100	0.5~2.9	100	0.5~5.6	100	1.6~81.3	100	0.5~7.9	100	0.6~19.9	100
	∑₁₅PAHs	69.3~299.2	100	20.8~128.3	100	30.7~142.1	100	185.6~1 728.7	100	208.3~693.0	100	165.6~739.2	100
	均值	188.0	82	77.4	76	81.6	77	539.3	90	340.1	82	369.7	79
1) ND表示未检出

表 2 土壤剖面中PAHs含量¹⁾ Table 2 Concentrations of PAHs in soil profiles

与其他地区相比, 研究区居民点∑₁₅PAHs含量略高于南宁市居民点0~40 cm剖面土壤(20.63~97.63 μg·kg^-1)^[21], 城镇用地∑₁₅PAHs含量低于上海市0~100 cm剖面土壤(91.5~11 098.5 μg·kg^-1)^[22], 水田∑₁₅PAHs含量略高于中梁山岩溶槽谷耕地0~110 cm剖面土壤(40.40~448.46 μg·kg^-1)^[23], 工业区∑₁₅PAHs含量低于黄土高原石油开采区0~50 cm剖面土壤(213.16~18 068.80 μg·kg^-1)^[24].总体来说, 该区域土壤PAHs污染处于中等偏低水平.然而, 由于PAHs可以从土壤中再挥发到大气介质中, 尽管总体上远低于人为排放的通量, 但可能会显著增加未受污染区域空气中PAHs的浓度^[25], 因此, 即使PAHs污染水平较低, 长此以往也会对周边环境造成一定的危害.

2.2 PAHs纵向分布与组成特征

图 2为各剖面0~100 cm土壤∑₁₅PAHs、低环PAHs和高环PAHs的纵向分布和组成特征.从中可以看出, 菜地和工业区∑₁₅PAHs主要分布在0~20 cm土壤, 林地∑₁₅PAHs主要分布在0~40 cm土壤, 水田∑₁₅PAHs主要分布在0~30 cm土壤, 都在0~5 cm处达到峰值, 基本随深度递减.林地PAHs能迁移至较深层土壤可能是由于林地的持水能力和渗水能力更佳, 有利于将地表水转化为土壤水, 水溶性更高的低环PAHs由此发生纵向迁移^[26].水田和菜地可能因为耕作较频繁, 导致PAHs在犁底层附近出现“逆向富集”的现象^[27].城镇用地∑₁₅PAHs在30~40 cm处达到峰值, 为1 728.7 μg·kg^-1, 居民点∑₁₅PAHs主要集中在0~5 cm和40~100 cm土壤中, 这两个采样点∑₁₅PAHs含量的纵向分布与其余采样点产生差异的原因可能是因为人类建设活动导致的土壤层扰动.总的来说, 除居民点和城镇用地以外的其他剖面PAHs主要被截留在土壤表层或次表层.

(a)菜地, (b)林地, (c)居民点, (d)城镇用地, (e)水田, (f)工业区图 2 各剖面土壤PAHs纵向分布和组成特征 Fig. 2 Vertical distribution and composition characteristics of different rings of PAHs in soil profiles

不同土地利用类型土壤PAHs纵向分布不仅总量存在差异, 组成也略有不同.各剖面不同深度土壤PAHs含量总体来说为高环PAHs>低环PAHs.前人的研究认为高环PAHs会因与有机质和黏粒吸附结合和具有疏水性被截留在表层, 因此吸附和螯合潜力较低, 水溶性相对较高易以溶解态形式发生迁移的低环PAHs会在深层有更高的富集率^[28].本研究结果的差异性可能与各剖面高环PAHs质量分数更高有关, 说明不同环数PAHs的含量差异可能也会影响其纵向迁移.

2.3 PAHs纵向迁移影响因素分析

土壤中存在着一系列物理、化学和生物化学反应, 起着“过滤器”和“净化器”的作用, 污染物在其中的环境行为与土壤的理化性质有着显著的关系^[4].各剖面土壤SOC主要集中在0~20 cm, 范围为1.83~18.89 g·kg^-1, pH范围为4.97~8.53, clay范围为13.29%~31.86%.不同利用类型土壤PAHs与理化性质的相关性分析如图 3所示.

LMW表示低环PAHs, HMW表示高环PAHs; 红色方块表示正相关, 蓝色方块表示负相关; *表示P < 0.05, **表示P < 0.01 图 3 土壤PAHs与理化性质的相关性分析 Fig. 3 Pearson's correlation coefficients of soil PAHs and physicochemical properties

在本研究中, 居民点和城镇用地PAHs和土壤理化性质均无显著关系, 表明这2个样点剖面土壤PAHs污染主要是受到人为影响.土壤SOM被广泛认为是影响土壤中PAHs行为的一个重要变量^[29].通常根据SOC含量估算土壤SOM含量.SOC与菜地、水田和工业区∑₁₅PAHs、低环PAHs和高环PAHs都呈显著或极显著正相关, 与林地低环PAHs无显著性关系.总体来说, 与低环PAHs相比, 高环PAHs与SOC的相关性更强, 体现了SOC对高环PAHs的吸附结合作用在土壤PAHs滞留中的重要性.这部分解释了大部分剖面PAHs含量主要集中在表层和次表层的原因.据估算, 除水田0~5 cm土层SOM含量为丰富之外, 其余剖面层SOM含量基本都为缺乏或严重缺乏, 这说明随深度下降高环PAHs质量分数居高不下可能与表层或次表层高环PAHs超出了SOC的吸附容量有关.

clay与林地∑₁₅PAHs和高环PAHs, 水田∑₁₅PAHs和低环PAHs呈显著或极显著正相关, 与其他剖面土壤PAHs无显著性关系.一般而言, 黏土矿物比表面积大, 黏结性较强, 对PAHs的捕捉能力较强^[30], 但本研究中PAHs对clay产生的响应不如对SOC来得强烈.

pH与菜地和水田的∑₁₅PAHs和低环PAHs呈显著或极显著负相关, 并且与工业区低环PAHs呈极显著负相关, 而与高环PAHs无显著性(除菜地), 只呈负相关关系.pH与PAHs含量呈负相关关系, 其原因可能是, 较低pH下SOM-PAH结合能力较高^[31].此外, 酸性土壤可以显著抑制参与PAHs生物降解的微生物的代谢活动^[32].但是可能由于高环PAHs主要与在酸中溶解度较低、性质较稳定的胡敏素结合在一起, 导致其对pH的响应不明显^[13].

为了更好地说明各剖面土壤PAHs主要的理化影响因子, 利用SPSS 25软件对各剖面∑₁₅PAHs和理化参数进行逐步回归分析, 建立最优多元线性回归方程, 结果见表 3(居民点和城镇用地因模型无统计学意义而未被纳入表格).从分析结果看, 各模型判定系数R²较高, 显著性均 < 0.05, 呈显著或极显著线性相关关系.菜地PAHs含量主要受pH影响, 其次是SOC; 林地PAHs含量受SOC影响; 水田和工业区PAHs含量主要受SOC影响, 其次是pH和clay.除菜地PAHs含量主要受pH影响外, 林地、水田和工业区PAHs含量都主要受SOC影响, 说明SOC是PAHs纵向分布的主要理化影响因子.

表 3 不同土地利用类型土壤回归模型¹⁾ Table 3 Soil regression models for different land use types

2.4 PAHs来源解析

以EPA PMF 5.0为平台, 首先根据S/N或样品浓度将15种PAHs分为“强、弱、差”三类, “差”被排除在PMF模型之外.因子数从2~5进行测试, 每个基本模型运行20次.通过综合Q_robust和Q_true值、Bootstrap结果和因子组成的实际现实意义确定最佳因子数为3.残差分析结果显示大部分样本残差在-3~3之间且服从正态分布, PAHs的观测浓度和模型浓度之间的相关性R²都在0.9以上, 可以看出模型的拟合性较好.PMF模型运行结果如图 4所示.

图 4 基于PMF模型的土壤PAHs源解析 Fig. 4 Source profiles of PAHs in soils obtained with the PMF model

了解PAHs的污染源是控制和减少PAHs污染的有效方法.源解析结果表明, 目前该镇的土壤已经受到了自然以外的污染.不同环数的PAHs来自不同的排放源, 2~3环PAHs来源于石油污染, 4环PAHs来源于燃煤排放, 5~6环PAHs来源于机动车尾气排放^[33].因子1中Phe为特征元素, Phe与煤炭燃烧有关^[34], 同时也是炼焦产物^[35], 因此因子1被认为是焦炭源.因子2中BaA、Chry、BbF、BkF和BaP具有较高的因子载荷, DahA、InP和BghiP所占贡献率也较大, BaA来自于煤炭燃烧^[36], Chry是汽油燃烧的特征产物^[37], 同时也存在于煤炭、生物质燃烧所产生的煤烟和焦油烟中^[38], InP、BbF和BkF通常来源于柴油燃烧, 而DahA、BaP和BghiP通常来源于汽油燃烧^[39], 因此因子2被认为是交通源.因子3中以Fla和Pyr为主, 通常认为Fla和Pyr与煤炭燃烧有关^{[40, 41]}, 因此因子3被认为是煤炭燃烧源.林地和居民点焦炭源贡献率最高, 菜地和城镇用地交通源贡献率最高, 水田和工业区焦炭源和煤炭燃烧源贡献率较高.综上, 该研究区PAHs污染来源主要有焦炭源、交通源和煤炭燃烧源, 其贡献率分别为15.55%、62.30%和22.15%, 这与前人在该区的研究结果类似^{[16, 42]}.

研究区是城镇化发展的典型区域, 民用机动车较多, 且多条乡级省级公路交叉穿过, 运输业发达, 机械制造、建筑材料加工、轻纺织、塑料包装和油泵油嘴等化工企业和个体经营商户云集在工业区和城镇用地, 这些工业活动消耗大量燃煤, 排放大量焦油工业废气和交通尾气, 殃及附近的水体及大气, 产生PAHs污染.PAHs通过研究区密布交错的水网转移, 经灌溉引入农业用地, 尤其是距离工业区和城镇用地较近的水田采样点首当其冲受到影响, 形成灌溉污染.且研究区地形较为平坦, 提供的通风水平促进PAHs在大气中扩散, 导致污染源较少的区域也可能通过干湿沉降产生PAHs污染.林地和居民点可能分别因为林木和地势较高对沉降的阻碍作用PAHs分布较少.

3 结论

(1) 6个采样点土壤PAHs均被检出, PAHs含量高低依次为：城镇用地>工业区>水田>菜地>居民点>林地.居民点和林地没有PAHs污染, 菜地污染水平较轻, 水田、工业区污染水平中等, 城镇用地污染较严重.总体来说, 本地区土壤PAHs污染处于中等偏低水平.

(2) 除居民点和城镇用地以外的采样点PAHs主要累积在表层或次表层土壤中, 且各深度以高环PAHs为主.深层土壤中PAHs仍有检出, 这加大了地下水污染的风险.

(3) PAHs的分子特性及成分含量、土壤的理化性质和土地利用方式均会作为影响因素影响PAHs在土壤中的纵向分布与迁移, 当PAHs含量超出了上层土壤环境容量或受到翻耕和城镇化等人为扰动时, 即使是疏水性较大的高环PAHs依旧会向下迁移.

(4) 人类活动产生的焦炭源、交通源和煤炭燃烧源是各类型土壤PAHs的主要来源, 这些PAHs通过大气沉降或污水灌溉进入土壤, 在土壤中形成了“汇”.

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环境科学 2023, Vol. 44 Issue (3): 1583-1592	PDF